全 文 ：中国生态农业学报 2012年 6月 第 20卷 第 6期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Jun. 2012, 20(6): 739−745


* 甘肃省科技支撑计划项目(1104NKCA101)、兰州市科技发展计划项目(2010-1-25)和甘肃省科技重大专项项目(1002NKDA026)资助
** 通讯作者: 曹靖(1968—), 女 , 副教授 , 主要研究方向为土壤和植物的相互作用及农业生态系统元素循环的微观过程。E-mail: cao-
jing@lzu.edu.cn
胡国平(1983—), 男, 硕士研究生, 主要从事农田养分研究。E-mail: huguoping222@126.com
收稿日期: 2011-11-19 接受日期: 2012-02-08
DOI: 10.3724/SP.J.1011.2012.00739
无机氮与蔬菜废弃物耦合对土壤氮矿化的影响*
胡国平1 曹 靖1** 杨海兴2 魏红霞2
(1. 兰州大学生命科学学院 兰州 730000; 2. 榆中县农技推广中心 榆中 730100)
摘 要 为探明有机废弃物添加量与不同无机氮水平耦合对土壤氮矿化的影响, 设计了 3 个甘蓝废弃叶添加
量[B1: 200 g·kg−1(土), B2: 400 g·kg−1(土), B3: 550 g·kg−1(土)]和 4个无机氮水平[N0: 0 mg·kg−1(土), N1: 25
mg·kg−1(土), N2: 50 mg·kg−1(土), N3: 100 mg·kg−1(土)]交互的控制培养试验(25 ℃, 65%的田间持水量)。试验结
果显示: 各氮处理下土壤净累积氮矿化量是空白对照的 4~5 倍, N1 水平下土壤净累积氮矿化量显著高于其他
氮水平。各甘蓝废弃叶添加量处理下土壤净累积氮矿化量是空白对照的 3~5倍, 且 B2添加量下土壤净累积氮
矿化量显著高于 B1 和 B3。统计分析表明, 氮处理和甘蓝废弃叶添加量之间的交互效应不显著(P=0.275), 甘
蓝废弃叶的添加是影响氮矿化的主要因素(Eta2=0.16), 而供氮水平为次要因素(Eta2=0.07)。B1添加量下, 培养
前期(0~20 d)土壤净累积矿化量逐渐升高, 后期保持稳定水平; 但 B2和 B3添加量下, 培养前期(30 d)土壤呈现
矿化、固持、再矿化现象, 后期土壤净累积矿化量逐渐升高。氮矿化速率结果说明, 甘蓝废弃叶添加后氮素矿
化主要发生在培养前 30 d。对培养期间土壤净累积氮矿化量随时间变化做一级动力方程模拟, 拟合效果良好
(R2=0.62~0.89)。
关键词 土壤氮矿化 净累积矿化量 甘蓝废弃叶 无机氮水平 碳氮比
中图分类号: S141.4; S154.3 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2012)06-0739-07
Coupling effect of inorganic nitrogen and cabbage waste on
soil nitrogen mineralization
HU Guo-Ping1, CAO Jing1, YANG Hai-Xing2, WEI Hong-Xia2
(1. School of Life Sciences, Lanzhou University, Lanzhou 730000, China; 2. Yuzhong Agricultural
Extension Service Center, Yuzhong 730100, China)
Abstract A 100-day laboratory incubation experiment was conducted under controlled conditions (25 °C and 65% moisture con-
tent) to determine the effect of addition of waste cabbage leaves [B1: 200 g·kg−1(soil), B2: 400 g·kg−1(soil), B3: 550 g·kg−1(soil)] cou-
pled with inorganic nitrogen [N0: 0 mg(N)·kg−1(soil), N1: 25 mg(N)·kg−1(soil), N2: 50 mg(N)·kg−1(soil), N3: 100 mg(N)·kg−1(soil)] on
amended soil nitrogen (N) mineralization. Results showed that soil net accumulated N mineralization under different inorganic N
treatments were 4~5 times of that under the control (CK). Furthermore, net accumulated N mineralization under N1 treatment was
significantly higher than those under other N treatments. Net accumulated N mineralization under waste cabbage leaves treatments
were 3~5 times of that under CK. Net accumulated N mineralization under B2 treatment was significantly higher than those under B1
and B3 treatments. Statistical analysis showed no significant interaction effect was noted (P=0.275) between inorganic N and waste
cabbage leaves treatments. Waste cabbage leaves addition was the dominant driving factor (Eta2=0.16) of amended soil N minerali-
zation while inorganic N supply was only a secondary factor (Eta2=0.07). In the early period (0~20 d) of the incubation treatment, net
accumulated N mineralization gradually increased and then maintained a steady trend in the later stage under B1 treatment. However,
N mineralization, immobilization and re-mineralization occurred in the early period of incubation (30 d) while net accumulated N
mineralization increased gradually in the later stage under B2 and B3 treatments. The results of N mineralization rate showed that N
mineralization mainly occurred in the first 30 days as affected by waste cabbage leaves addition. Also during incubation, a first-order
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kinetics equation of amended soil net accumulated N mineralization fitted well with the days of incubation (R2=0.62~0.89).
Key words Soil nitrogen mineralization, Net accumulated N mineralization, Waste cabbage leaves, Inorganic nitrogen, Car-
bon/nitrogen ratio
(Received Nov. 19, 2011; accepted Feb. 8, 2012)
作物废弃物是农业生产过程中宝贵的可循环利
用资源, 其中各类作物秸秆占大多数[1]。近年, 大量
的秸秆被焚烧或弃置不用, 使有机养分资源转变成
了生态系统中的污染源[2]。为此, 对秸秆的循环利用
做了大量研究工作, 其中秸秆还田后土壤速效氮动
态变化研究比较多见。一些研究发现秸秆 C/N(碳氮
比)较高时还田出现氮素固持现象[3], C/N 较低时还
田有利于无机氮释放[4], 一般当 C/N≤25 时, 还田
后的有机废弃物发生氮素释放[5]。秸秆还田时, 可以
通过选择不同有机废弃物种类, 或者通过增施无机
氮改变作物废弃物还田后的整体 C/N, 从而影响秸
秆的分解[6]。另外, 秸秆还田后不仅可以释放速效氮,
而且还伴随其他养分元素的释放, 有利于改善土壤
物理性质, 提高土壤肥力[7]。
随着蔬菜产业的快速推进, 蔬菜收获后的剩余
物和净菜上市、商品化处理产生的叶、根等数量也
急剧攀升。据统计甘肃省兰州市蔬菜剩余物 2009年
为 65万~70万 t, 2010年达到 70万~80万 t[8]。田间
调查显示 , 甘蓝废弃叶占地上植株总产量的
30%~50%(鲜重), 芹菜、花椰菜废弃叶分别占其总生
物量的 30%~40%和 60%~70%(鲜重)。蔬菜剩余物作
为秸秆中的一类, 其数量在逐年增加。新鲜蔬菜剩
余物含有大量水分(70%~92%), 且C/N(碳氮比)为 10
左右, 丢弃时极易腐烂变质 , 产生难闻的气味 , 影
响环境。近年来, 随着化肥用量增加, 长期施用导
致土壤板结、地力衰退, 造成农作物营养不良和病
虫害加重。蔬菜废弃物作为有机肥, 就地还田是最
便捷的处理方式, 尽管在这方面已有一些研究[9−10],
但废弃菜叶还田后, 其在不同供氮水平下分解矿化
的差异以及废弃菜叶还田量对土壤氮矿化速度的影
响报道较少。
受人为施肥、灌溉措施等因素的影响, 大田土
壤速效氮含量差异较大, 尤其是菜田土壤的速效氮
含量较高, 蔬菜废弃物产量也因蔬菜品种和地力的
不同差别较大。因此, 探讨有机废弃物添加量与不
同供氮水平耦合对土壤氮矿化的影响、以及废弃菜
叶还田后土壤氮释放规律, 对指导大田生产具有重
要意义。本文模拟不同供氮水平下不同甘蓝废弃叶
还田量进行室内控制试验, 为确定蔬菜等有机废弃
物的还田方式和制定减少菜田土壤氮损失的施肥措
施提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 试验材料
供试土样采自兰州市榆中县农技中心试验地 ,
该地块前5年连续种植蔬菜, 当年第2茬甘蓝收获后
取0~20 cm土层土壤, 土样风干过2 mm筛后用于模
拟试验。供试土壤含有机质23.5 g·kg−1, 全氮1.58
g·kg−1, 硝态氮130 mg·kg−1, 铵态氮32 mg·kg−1, 有
效磷42.5 mg·kg−1, 速效钾364.6 mg·kg−1, Ec 0.47
dS·m−1, pH 8.2。供试蔬菜甘蓝 (Brassica oleracea
Linnaeus var. capitata Linnaeus)为榆中县大面积种
植品种“中甘21”, 取其新鲜废弃叶(含水量为89%)剁
为2 cm长的碎片备用, 部分烘干粉碎, 其全氮、全碳
含量分别为 38.3 g·kg−1和 385.8 g·kg−1, 碳氮比为
10.07, 磷、钾含量分别为0.37 mg·kg−1和18.1 g·kg−1。
1.2 试验设计
设置3个甘蓝废弃叶添加量和4个无机氮水平的
交互试验。 3个甘蓝废弃叶添加量为 : B1, 200
g·kg−1(土); B2, 400 g·kg−1(土); B3, 550 g·kg−1(土)。4
个氮水平(以纯氮计)为: N0, 0 mg·kg−1(土); N1, 25
mg·kg−1(土); N2, 50 mg·kg−1(土); N3, 100 mg·kg−1
(土)。每个甘蓝废弃叶添加量下设4个氮处理, 即12
个处理; 同时设一空白对照CK(未添加甘蓝废弃叶
和无机氮源), 共13个处理, 每个处理4次重复。试验
步骤为: 甘蓝废弃叶和100 g土同时加入容积为350
mL的烧杯中 , 混匀 ; 按不同氮水平添加无机氮源
(硝酸铵NH4NO3), 同时加入磷酸二氢钾(KH2PO4)50
mg·kg−1土(按P2O5计), 无机氮和磷肥以溶液状态在
培养初始一次性加入; 并确定每个处理含水量为田
间持水量的60%~70%; 在暗室中25 ℃下控湿培养,
培养期间每隔1 d采用称重法补充水分。动态取样时
间分别为培养的第5 d、12 d、20 d、30 d、45 d、60 d、
80 d、100 d, 共8次取样。取样时4个重复土样混在
一起, 风干过2 mm筛后备用。
1.3 分析方法
土壤有机质、全氮和速效磷含量及 pH和电导率(水
土比为5︰1)采用常规方法测定[11]; 用100 mL 2 mol·L−1
氯化钾溶液浸提 10 g 风干土壤中的速效氮(铵态氮
和硝态氮之和), 之后用流动分析仪(SAN++, Holland)
测定其含量 ; 植物全磷含量用矾钼黄比色法测定 ,
土壤速效钾含量以及甘蓝废弃叶中钾、钙、钠、镁
第 6期 胡国平等: 无机氮与蔬菜废弃物耦合对土壤氮矿化的影响 741


用原子吸收光谱仪(AA240, USA)测定, 植物碳、氮
含量用元素分析仪(Vario EL, Germany)测定。
1.4 数据处理方法
一级动力学方程 : N(t)=NA[1−EXP(−kt)][12−13],
其中, N(t)是 t时刻土壤净累积氮矿化量(mg·kg−1), NA
是氮矿化潜势(mg·kg−1), k 是氮矿化速率常数(d−1);
矿化速率=(ti+1 时刻土壤无机氮含量−ti 时刻土壤无
机氮含量)/培养时间[14−15], ti是第 i 次取样, ti+1是第
i+1次取样; 数据用 SPSS 17.0和 Excel 2007统计处
理。各处理土壤净累积氮矿化量之间差异采用单因
素方差分析, 两两比较用 Duncan 法(P<0.05); 一级
动力模型采用非线性回归 (Nonlinear)的方法拟合 ;
不同甘蓝废弃叶添加量和各无机氮水平下土壤净累
积氮矿化量之间差异采用多因素方差分析。
2 结果与分析
2.1 甘蓝废弃叶的添加对土壤净累积氮矿化量的
影响
2.1.1 同一氮水平下甘蓝废弃叶不同添加量对土壤
净累积氮矿化量的影响
各氮水平下甘蓝废弃叶不同添加量对土壤净累
积氮矿化量的影响有所不同(图 1)。与对照(CK)相比,
各氮水平下甘蓝废弃叶不同添加量处理均显著增加
了土壤净累积氮矿化量, 试验期内, 各氮水平下甘
蓝废弃物添加量为 B1(200 kg·g−1)时, 土壤净累积氮
矿化量在前 20 d 逐渐升高, 后期保持平稳趋势; 添
加量为 B2(400 g·kg−1)和 B3(550 g·kg−1)时, 培养至第
12 d时土壤净累积氮矿化量均低于第 5 d, 第 20 d开
始显著增加, 随后表现出波动升高或保持平稳的趋
势。在 N0、N1水平下(图 1a, b), 培养 60 d后 B2添
加量下土壤净累积氮矿化量高于 B3; 而 N2、N3 水
平下(图 1c, d), B2添加量在各培养时期的土壤净累
积氮矿化量均高于 B3; N3 水平时(图 1d), B1(200
g·kg−1)添加量下在培养期内土壤净累积氮矿化量略
高于 B3处理。
2.1.2 同一甘蓝废弃叶添加量下不同氮水平对土壤
净累积氮矿化量的影响
与对照(CK)相比, 各甘蓝废弃叶添加量时不同
氮水平下土壤净累积氮矿化量增加明显(图 1)。添加
量为B1时, 不同氮水平下土壤净累积氮矿化量在培
养 30 d之前呈逐渐增加的趋势, 30 d后, 随培养时间
的延长不同氮水平下土壤净累积氮矿化量均表现为
平稳趋势, 在培养期内, N3 水平下土壤净累积氮矿
化量高于同期其他氮处理。当添加量为 B2时, 各氮
水平下土壤净累积氮矿化量在培养第 5 d 时升高,
第 12 d时降至最低, 第 12 d至培养后期呈波动上升
趋势, 到末期有所下降, N1 水平土壤净累积氮矿化
量高于同期其他氮处理。当添加量为 B3时, 不同氮
水平下土壤净累积氮矿化量变化趋势与 B2 处理相
似, 在培养第 12 d时, N0、N2和 N3水平下土壤净
累积氮矿化量低于对照处理, 之后呈增加趋势, N1
水平土壤净累积氮矿化量亦高于同期其他氮水平。
由图 1可知, 和其他处理相比, 除第 12 d外, B2添
加量时 N1水平下土壤氮矿化速度较快。
2.2 甘蓝废弃叶的添加对氮矿化速率的影响
由图 2可知, 与 CK相比, 培养初期甘蓝废弃叶
不同添加量下氮矿化速率较高, 在随后的培养期内
甘蓝废弃叶不同添加量下氮矿化速率变化规律有所
不同。B1添加量下(图 2a)培养第 5 d时各氮水平下
氮矿化速率范围为 57.5~77.3 mg·kg−1·d−1, 在 5~12 d



图 1 不同甘蓝废弃叶添加量和氮水平对土壤净累积氮矿化量的影响
Fig. 1 Effects of different addition levels of inorganic nitrogen and wasted cabbage leaves on net accumulated N mineralization of soil
N0, N1, N2, N3分别表示 4个氮水平 0 mg·kg−1(土)、25 mg·kg−1(土)、50 mg·kg−1(土)和 100 mg·kg−1(土); B1, B2, B3分别表示 3个甘蓝废
弃叶添加量 200 g·kg−1(土)、400 g·kg−1(土)和 550 g·kg−1(土), 下同。N0, N1, N2, N3 indicate four levels of inorganic nitrogen for 0 mg·kg−1(soil), 25
mg·kg−1(soil), 50 mg·kg−1(soil) and 100 mg·kg−1(soil), respectively. B1, B2, B3 indicate addition of wasted cabbage leaves for 200 g·kg−1(soil), 400
g·kg−1(soil) and 550 g·kg−1(soil), respectively. The same below.
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图 2 不同甘蓝废弃叶添加量和氮水平下土壤氮矿化速率动态
Fig. 2 Dynamics of nitrogen mineralization rate of soil under different addition levels of inorganic nitrogen and wasted cabbage leaves

时 , 各氮水平下氮矿化速率迅速降低 , 其范围为
10.3~13.2 mg·kg−1·d−1, 之后缓慢降至对照水平, 呈
固持和释放的波动变化趋势。B2和 B3添加量下(图
2b, c)氮矿化速率趋势较相似, 但在培养第 5 d 时,
B2 添加量下各氮水平氮矿化速率较 B3 处理高, 变
化范围在 83.7~99.3 mg·kg−1·d−1之间, 而 B3 添加量
下各氮水平之间氮矿化速率差异较大, N0 和 N3 水
平下氮矿化速率低于 N1 和 N2; 在培养第 12 d 时,
氮矿化速率降至负值, B2 添加量时各氮水平下氮矿
化速率范围为−44.5~−9.7 mg·kg−1·d−1, B3 添加量时
为−44.4~−13.4 mg·kg−1·d−1, 说明该时期内 B2、B3
处理下发生了氮固持作用; 在培养第 20 d 时, 矿化
速率又迅速升高, B2 添加量时各氮水平下氮矿化速
率范围为 33.1~65.8 mg·kg−1·d−1, B3 添加量时为
57.8~119.2 mg·kg−1·d−1, 表明该时期内前期被固持的
无机氮素发生了再矿化; 20~30 d 时降至平稳水平,
试验后期, 各处理下氮矿化速率逐渐降低或呈小幅
波动。
2.3 土壤净累积氮矿化量的回归模拟
土壤净累积氮矿化量随时间的变化动态用一级
动力学方程来描述: N(t)=NA[1−EXP(−kt)]。Chaves等[12]
在室内培养试验后指出, 一级动力模型适合芹菜废
弃物还田后土壤氮净矿化量与时间的关系 (R2 为
0.865)。从曲线拟合结果(表 1)可以看出, 该模型也
适合甘蓝废弃叶模拟还田后土壤净累积氮矿化量与
时间的关系(R2为 0.62~0.89)。对相同甘蓝废弃叶添
加量下不同氮水平时矿化潜势大小比较发现, 添加
量为 B2 时各氮水平下 NA 值(矿化潜势)最大, 尤其
N1 水平下 NA值最大, 为 1 123.1 mg·kg−1, 说明 B2
添加量 N1水平下土壤净累积氮矿化量最大。可能受
到与有机氮分解有关的微生物的影响, 本研究发现
甘蓝废弃叶还田后 S 型曲线拟合结果(数据未显示)
优于一级动力方程, 因为微生物数量随时间增加呈
典型的 S型曲线[16]。
表 1 不同氮水平和甘蓝废弃叶添加量下土壤净累积氮
矿化量一级动力模型
Table 1 First-order kinetics models of net accumulated N
mineralization of soil under different addition levels of inor-
ganic nitrogen and wasted cabbage leaves
处理
Treatment
模型
Model
R2 NA (mg·kg−1)
B1×N0 N(t)=508.0[1−EXP(−0.16t)] 0.88 508.0
B1×N1 N(t)=532.7[1−EXP(−0.11t)] 0.89 532.7
B1×N2 N(t)=510.0[1−EXP(−0.19t)] 0.71 510.0
B1×N3 N(t)=596.3[1−EXP(−0.18t)] 0.88 596.3
B2×N0 N(t)=918.5[1−EXP(−0.05t)] 0.73 918.5
B2×N1 N(t)=1 123.1[1−EXP(−0.05t)] 0.84 1 123.1
B2×N2 N(t)=881.4[1−EXP(−0.06t)] 0.66 881.4
B2×N3 N(t)=837.6[1−EXP(−0.07t)] 0.70 837.6
B3×N0 N(t)=899.0[1−EXP(−0.03t)] 0.82 899.0
B3×N1 N(t)=980.7[1−EXP(−0.07t)] 0.62 980.7
B3×N2 N(t)=739.9[1−EXP(−0.03t)] 0.73 739.9
B3×N3 N(t)=656.6[1−EXP(−0.04t)] 0.73 656.6

2.4 不同甘蓝废弃叶添加量和氮水平下土壤净累
积氮矿化量平均值的方差分析
表 2 可见, 相同氮水平下不同甘蓝废弃叶添加
量的土壤净累积氮矿化量在培养期内的平均值均显
著高于对照。N0水平时, B2添加量下土壤净累积氮
矿化量显著高于 B3和 B1; N1水平时, B2和 B3添加
量下土壤净累积氮矿化量显著高于 B1; N2 水平时,
B2添加量下土壤净累积氮矿化量显著高于 B1和 B3;
N3水平时, B2添加量下土壤净累积氮矿化量显著高
于其他添加量处理。
表 2可知, 相同甘蓝废弃叶添加量下不同氮水平
土壤净累积氮矿化量均显著高于对照。B1添加量时,
N3 水平土壤净累积氮矿化量显著高于其他氮水平;
B2、B3添加量时, N1水平土壤净累积氮矿化量显著
高于其他水平。这说明, 当添加量为 B2、B3 时, 土
壤净累积氮矿化量随外施无机氮量的增加而减小。
从图 3A可见, N1水平下土壤净累积氮矿化量为
0.70 g·kg−1, 显著高于其他氮水平, N0、N2、N3之间
第 6期 胡国平等: 无机氮与蔬菜废弃物耦合对土壤氮矿化的影响 743


表 2 不同甘蓝废弃叶添加量和氮水平下土壤净累积氮矿化量比较
Table 2 Comparison of net accumulated N mineralization of soil among different addition levels of inorganic nitrogen
and wasted cabbage leaves mg·kg−1
N0 N1 N2 N3 CK
B1 468.6±15.5bB 468.0±19.7bB 478.1±14.4bB 554.6±16.4bA 17.8±4.9C
B2 667.4±51.4aB 839.7±55.4aA 690.7±49.9aB 682.0±41.2aB 17.8±4.9C
B3 532.3±67.9bB 777.5±70.8aA 472.5±48.0bB 419.3±51.2cB 17.8±4.9C
CK 17.8±4.9c 17.8±4.9c 17.8±4.9c 17.8±4.9d
同列不同小写字母和同行不同大写字母表示处理间差异显著(P<0.05) Different small letters in the same column and capital letters in the
same line indicate significant difference among treatments at 0.05 level.



图 3 不同氮水平(A)甘蓝废弃叶添加量(B)下土壤净累积氮矿化量平均值的比较
Fig. 3 Comparison of average net accumulated N mineralization of soil among different addition levels of inorganic
nitrogen (A) and wasted cabbage leaves (B)
不同字母表示处理之间差异显著(P<0.05) Different letters indicate significant difference among treatments at 0.05 level.

则差异不显著 , 各氮处理土壤净累积氮矿化量是
CK 的 4~5 倍。从图 3B 可以看出, 甘蓝废弃叶添加
处理土壤净累积氮矿化量是 CK的 3~5倍, 且 B2添
加量下土壤净累积氮矿化量为 0.72 g·kg−1, 显著高
于 B1 和 B3。统计分析显示, 氮处理和蔬菜废弃叶
添加量之间的交互效应不显著(P=0.275), 甘蓝废弃
叶是土壤净累积氮矿化量的主要贡献因素 (Eta2=
0.16), 而氮水平为次要贡献因素(Eta2=0.07)。综上分
析可知, 添加适量的蔬菜废弃物能显著增加土壤净
累积氮矿化量, 同时可适当减少氮肥的施用; 当添
加蔬菜废弃物后, N1水平下土壤净累积氮矿化量明
显增加。
3 讨论
研究发现氮素矿化和秸秆的碳氮比(C/N)之间
有密切关系。一般认为: C/N>30 时, 易分解的能源
(主要是碳源)物质丰富, 从而表现为矿质氮的净生
物固持; C/N在 20~30时, 矿质氮的固持速率与有机
氮的矿化速率相同; C/N<20 时, 有机氮的矿化速率
大于矿质氮的生物固持速率, 表现为净矿化[5,17]。大
田试验表明, 与花生秸秆(C/N 为 24.25)相比, 小麦
秸秆(C/N为 100.96)在分解期内(84 d)氮固持能力更
强, 没有氮释放 [18−19], 朱春茂等 [4]也发现, 仅甜玉
米秸秆(C/N 为 66.7)还田发生了无机氮的固持现象,
而白三叶草(C/N 为 12 左右)单独还田有利于无机氮
的释放。对 C/N<20的秸秆而言, 直接还田就可以实
现氮矿化, 而 C/N较大的(如小麦、玉米)秸秆, 实际
还田中用外施无机氮的方法控制有机物的 C/N[20−21],
以达到氮矿化的目的。本试验所用材料为新鲜蔬菜
废弃物, 其干物质的 C/N为 10.07, 远低于小麦、玉
米秸秆 C/N(80 左右)[5]。通过计算, 3 个添加量处理
下土壤有机混合物的 C/N分别为 9.80、9.93和 9.96。
根据上述理论假设, 本次试验期内将发生有机氮的
矿化现象, 整体来看, 甘蓝废弃叶添加大幅度增加
了土壤净累积氮矿化量, 即出现了氮矿化后释放现
象, 与CK相比, 土壤中盈余速效氮来自于甘蓝废弃
叶的矿化, 这与 Gentile 等[22]、朱春茂等[4]的研究结
果相一致。但 B2、B3 添加量下, 培养第 12 d 时氮
矿化速率为负值, 说明土壤速效氮在培养第 5~12 d
发生了暂时固持[23]。也有研究认为, 适宜的环境下,
微生物快速增殖时大量的氮需求导致碳氮比为 14.7
的豌豆还田后速效氮出现暂时固持现象 [24]。因此 ,
在大田操作时, 应根据作物对氮肥的需求情况注意
不同时期速效氮的供给。
744 中国生态农业学报 2012 第 20卷


当增加甘蓝废弃叶添加量(B2、B3)时, 土壤速
效氮含量随外施无机氮的增加而减小。可见, 对低
C/N的秸秆而言 , 土壤中无机氮素的供给对残体氮
素矿化有明显影响, 相对较低的氮源供给量能够满
足微生物快速生长代谢对氮素的需求, 使秸秆降解
速率加快, 促进氮矿化作用, 有利于土壤氮素截获;
而过高的氮素添加抑制了可矿化的氮素, 此时过多
的无机氮素施入并不能被微生物完全同化利用, 可
能导致土壤氮素损失的风险。在大田条件下, 秸秆
还田时尤其对低C/N的秸秆要考虑土壤有效氮素水
平的问题。
本试验结果表明, 土壤净累积氮矿化量并不是
随着甘蓝废弃叶添加量的增加而增加, 过量还田时
即B3添加量下土壤净累积氮矿化量低于同期的B2
处理, 一级动力模型的拟合结果也支持以上结果。
武志杰等[7]通过3年微区培肥研究发现, 玉米根茬还
田、秸秆直接还田或间接还田的最佳施入量为当年
生产量的30%~50%, 施入过多的秸秆会使土壤有机
质增加的比率降低; 而适量的秸秆还田有利于提高
土壤微生物数量及活性[25]; 微生物间初始相互作用
会决定分解群落在竞争中的发育状态及其以后的废
弃物分解情况 [26], 本试验中适量(B2)甘蓝废弃叶添
加可能促进初始土壤中与氮矿化有关的微生物活性
及数量的增加, 导致B2添加量下土壤净累积氮矿化
量大于同期的B3处理, 且在试验期内这种促进氮矿
化的影响表现为持续现象, 表明作物废弃物还田时
要把握适量原则。
蔬菜地土壤与其他农田土壤相比速效氮含量较
高[27], 蔬菜废弃物还田后氮素的矿化又会增加土壤
无机氮含量。本试验中, 土壤最高累计氮矿化量高
达1 202 mg·kg−1左右 , 是肥沃土壤速效氮含量(20
mg·kg−1)的60倍 [11], 尽管有利于改善下茬蔬菜氮供
应状况, 并可节约氮肥资源, 但是若从环境保护的
角度考虑, 盈余的速效氮会增加休闲季或下茬作物
生产过程中土壤氮淋洗风险, 并且在氮素运转循环
过程中会增加N2O气体释放[23]。此外, 长期实行废弃
菜叶还田虽然提高了菜田土壤氮供应能力, 但也增
加了地上部菜叶全氮和速效氮含量过高的风险[22]。
所以, 在蔬菜废弃物还田时, 可考虑混合一定比例
C/N较高的作物秸秆, 以固持矿化的速效氮, 有效降
低土壤速效氮含量 , 减少氮素损失 , 因此 , 田间管
理应根据实际需要确定蔬菜废弃叶还田时间及肥料
氮素施用水平。
4 结论
本试验表明, 3个甘蓝废弃叶添加量下, B2(400
g·kg−1)处理土壤净累积氮矿化量显著高于其他添加
量处理; 4个氮水平中, N1(25 mg·kg−1)处理土壤净累
积氮矿化量显著高于其他氮水平; 甘蓝废弃叶添加
后, 土壤净累积氮矿化量在短期内显著升高, B1[200
g·kg−1(土)]在试验前期(0~20 d)逐渐升高, 后期保持
稳定水平 , 但是 B2[400 g·kg−1(土 )]和 B3[550
g·kg−1(土 )]处理分解前期 (0~30 d)土壤出现氮素矿
化、固持以及再矿化现象, 后期净累积氮矿化量逐
渐升高; 各氮水平和甘蓝废弃叶添加量之间的交互
效应不显著(P=0.275), 甘蓝废弃叶的添加是土壤净
累积氮矿化量的主要贡献因素(Eta2=0.16), 而供氮
水平为次要贡献因素(Eta2=0.07)。氮矿化速率表明,
甘蓝废弃叶添加后氮素矿化主要发生在前期(0~30 d);
对培养期内土壤净累积氮矿化量随时间变化的一级
动力方程模拟表明其拟合效果良好 (R2 为 0.62~
0.89)。
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